recalcitrant-50

海洋碳汇是指海洋与哪一种气体的关系？

不清楚是哪种“不服气啊”，我多说几个，你看看哪个是你想表达的。注意大写的。

But I am RECALCITRANT, I do not want to be tripped over at this point.。

可是我不服气，我不想就此被绊倒。 RECALCITRANT--反抗的 顽强的。

"But, three and five is eight, " the analyst PROTESTED.。

但是三加五等于八。＂分析家不服气。PROTEST--表示抗议。

I refused to GIVE UP and determined to win a game to prove myself.。

可我不服气，偏要赢一盘给他们瞧瞧。GIVE UP--不放弃。

I was UNCONVINCED by the teacher's criticism.。

我对老师的批评感到不服气。UNCONVINCED--持怀疑态度的。

I am ILL-AFFECTED, also cannot abandon, be determined to begin new trial.。

我不服气，也不能放弃，下决心开始新的尝试。ILL-AFFECTED表示带有一丝气愤的不服气。

什么是英语词根

为应对全球性气候变化,提高对海洋碳汇的科学认知,文章介绍海洋碳汇及其碳循环模式,分析海洋碳汇面临的困境,并提出相关建议。研究结果表明：碳分为黑碳、褐碳、绿碳和蓝碳4种类型,其中蓝碳即海洋碳汇,即通过海洋固定和储存二氧化碳,是全球碳循环的重要机制;海洋碳汇由溶解度泵、生物泵和微型生物泵3种碳泵共同完成,其中依赖海洋微生物的微型生物泵储碳效率最高;海洋碳汇正面临生境基础退化和海洋酸化加剧的问题,未来应针对问题加强政策性管理和保护以及加强科学技术研究和实践。

0 引言

全球性气候变化已成为国际社会关注的首要环境问题。近年来,海洋碳汇逐渐受到重视,并成为新的科研领域。

海洋在全球碳循环中扮演重要角色,约93%的二氧化碳的循环和固定通过海洋完成[1]。海洋不仅能长期储存碳,而且能重新分配二氧化碳,是最高效的碳汇。海洋碳汇不仅可以减缓气候变化造成的影响,而且在保护海岸带免受侵蚀和减轻水体污染等方面发挥至关重要的作用。恢复并扩大海洋碳汇不仅有助于分担和缓解碳排放压力,而且有助于获得大量有价值的生态系统服务和自然资源,是“双赢”的工作[2]。

我国是世界上少数同时拥有海草床、红树林和盐沼3大海洋碳汇生态系统的国家之一,广阔的滨海湿地也为发展海洋碳汇提供了空间。2015年《中共中央国务院关于加快推进生态文明建设的意见》提出“增加森林、草原、湿地、海洋碳汇等手段,有效控制二氧化碳、甲烷、氢氟碳化物、全氟化碳、六氟化硫等温室气体排放”;2015年中共中央、国务院《生态文明体制改革总体方案》提出“逐步建立全国碳排放总量控制制度和分解落实机制,建立增加森林、草原、湿地、海洋碳汇的有效机制”;2017年中共中央、国务院《关于完善主体功能区战略和制度的若干意见》提出“探索建立蓝碳标准体系及交易机制”。可见,发展海洋碳汇顺应国家的政策导向和现实需求,对于我国实施减排增汇战略和建设海洋生态文明具有重要意义。

1 碳的种类

根据来源、所含物质和储存介质的不同,可将碳分为黑碳、褐碳、绿碳和蓝碳4种。

黑碳是含碳物质因燃烧不完全而发生热解的产物,属于大气气溶胶中的碳气溶胶分类,是大气气溶胶的重要组成部分。黑碳在大气中的存期约为数日到数周,主要排放量来源于植物、动物和微生物产生的废弃物能量,此外还包括交通运输、工业生产和居民生活使用的煤和其他燃料等。黑碳对气候变暖具有较强的影响,其致暖效应超过甲烷,约是头号温室气体二氧化碳的67%[3],是大气环境重要的影响因素。

褐碳泛指温室气体,其中的二氧化碳在大气中的存期可长达数百年,美国环境保护署认定“二氧化碳等温室气体是空气污染物,危害公众健康与人类福祉”。褐碳对于太阳辐射的吸收强度介于黑碳和其他颗粒物之间,其对气候的调节作用是双向的,即既致冷也致暖[4]。

绿碳是通过光合作用固定于自然系统的植物和土壤中的碳,是世界碳循环的重要组成部分。碳汇是将二氧化碳从大气中清除的过程,约有45%的绿碳储存于陆地生态系统,这些生态系统可被称为绿碳汇。

蓝碳即海洋碳汇,是通过海洋活动和海洋生物吸收大气中的二氧化碳,并将其固定和储存在海洋中的过程,其范围不仅包括海洋,还包括海岸带、河口和湿地等。

2 碳循环模式和海洋碳泵

根据碳循环所处的范围,可将其分为陆地、海陆和海洋3个层面：①陆地层面的碳循环是大气与土壤、森林和生物圈之间的碳循环过程,主要通过植物的光合作用将碳固定于自然系统的植物和土壤中;②海陆层面的碳循环是大气与土壤、海岸带和海洋之间的碳循环过程,多界面过程是其重要特点,既包括水-气、海-气、土-气、土-水等垂直方向的界面过程,还包括河口-潮滩(湿地)-近海等水平方向的界面过程[5];③海洋层面的碳循环是大气与海洋之间以及海洋本身的碳循环过程,海洋吸收二氧化碳的量主要受2个方面的影响,即海洋物理化学条件(如海水温度、盐度和总碱度)和海洋生物过程(如初级生产力)。

海洋碳循环的过程主要依赖海洋碳泵的作用,通过碳泵实现碳在海洋中的垂直和水平迁移以及形态转换,从而调节全球气候。海洋碳泵主要包括溶解度泵、生物泵和微型生物泵3种类型。

溶解度泵、生物泵和微型生物泵共同作用完成海洋碳汇的过程如图1所示。

图1 海洋层面的碳循环

2.1 溶解度泵

溶解度泵(Solubility Pump,SP)得名于大气中的二氧化碳是可溶性的,是物理化学过程,通过水流涡动、二氧化碳气体扩散和热通量等一系列物理反应实现海洋中的碳转移过程[6]。大量的二氧化碳融入海洋,在海洋-大气界面之间进行交换,形成溶解度泵的基础。低纬度海洋的二氧化碳通过海浪被转移到高纬度海洋,高纬度海水具有更高的密度,从而使二氧化碳沉入深海,进入千年尺度的碳循环[7],该过程不断重复。

溶解度泵的水流垂直涡动以及大气、海浪和海水的不停“混合”都受海洋温度的影响。海水中二氧化碳的溶解度与温度成反比,即温度越低,二氧化碳溶解度越高。由此推测,北大西洋和北太平洋等易受湾流和北大西洋横穿流的影响,是溶解度泵工作的主要海域,海洋暖流向北输送温暖的表层海水,待海水冷却后可将大气中的二氧化碳泵入海洋内部;南大洋寒冷的表层海水的沉降现象普遍存在,毋庸置疑其也是吸收二氧化碳的重要海域[6]。

溶解度泵不断将大气中的二氧化碳泵入海洋,以此调节大气中二氧化碳的浓度,是在海洋碳循环过程中的关键环节。然而随着海水温度的不断升高,溶解度泵的效能正在不断降低。

2.2 生物泵

生物泵(Biological Pump,BP)是通过海洋生物或海洋生物活动将碳从海洋表层传递到深海海底的过程,其依赖于颗粒有机碳(Particulate Organic Carbon,POC)沉降的海洋碳扣押方式[8]。融入海洋的二氧化碳通过海洋生物圈的初级生产力完成从海洋表面到深海海底的过程。

浮游植物是海洋的初级生产者,其固定碳和氮的总量比全世界陆地植物的固定总量还要多。浮游植物光合作用生产有机碳的总量约为高等植物的7倍,每年固定约1.7亿t的氮素[9]。一方面,吸收有机碳的部分浮游植物被浮游动物和大型鱼类食用,并通过呼吸作用和微生物分解作用将二氧化碳排入海洋;另一方面,浮游植物和浮游动物等生物链物种的碎屑、排泄物和蜕皮等,经过沉降和分解等过程转变为颗粒碳(Particulate Carbon,PC),沉于深海海底和海底沉积物。被封藏的碳不再参与地球化学循环,可被保存上万年甚至上亿年,从而实现对碳循环的调节。因此,科学家将生物泵看做海洋碳循环的最关键控制过程[10]。与此同时,海洋表层的不断升温和海水酸化的加剧对海洋初级生产力造成影响,从而削弱生物泵在碳循环中的效能。

溶解度泵和生物泵在海洋碳循环中发挥不可或缺的作用,二者提高了海洋表层对二氧化碳的吸收,进而影响二氧化碳的溶解量。生物泵完成对有机碳的垂直迁移,其实际上是有机碳泵。约67%的海洋碳垂直通量由生物泵完成,其余由溶解度泵完成[11]。

2.3 微型生物泵

研究发现,由生物泵产生的颗粒有机碳向深海的输出十分有限,大部分颗粒有机碳在沉降过程中会降解,到达海底并封藏的量非常少[12];真正将有机碳转变为惰性有机碳并实现长期封藏的是微型生物泵(Microbial Carbon Pump,MCP)。微型生物泵的主要工作原理是利用微型生物修饰和转化溶解态颗粒有机碳的能力,经过一系列物理化学作用使其丧失化学活性,从而被长期固定和储存在海洋中[10]。由海洋初级生产力形成的绝大部分有机碳经快速循环,在海洋中的存期从几小时到数月,最多数年后即返回大气;只有通过颗粒有机碳沉降到深海或经由微型生物转化形成惰性溶解有机碳(Recalcitrant Dissolved Organic Carbon,RDOC)进入慢速循环,才能实现储碳。

海洋病毒是海洋微生物的重要组成部分,其通过选择不同的宿主以及与宿主之间的相互作用决定海洋生物的多样性,从而影响海洋碳循环,海洋中约有25%的活性碳通过海洋病毒与宿主之间的相互作用产生。此外,在数千米深的海底也存在海洋生物圈,约87%的深海生物圈由被称为“古细菌”的单细胞微生物构成[13]。浮游植物、细菌和病毒等占海洋生物总量的90%,是海洋碳汇的“主力军”,负责海洋中超过95%的初级生产力[14]。庞大的海洋微生物体系是海洋生命有机碳的主体,是微型生物泵的主要驱动力。

基于惰性溶解有机碳的微型生物泵理论认为,海洋微生物通过3个基本途径将活性溶解有机碳(Labile Dissolved Organic Carbon,LDOC)或半活性溶解有机碳转化为惰性溶解有机碳：①异养微生物利用浮游植物产生的活性溶解有机碳,在分解有机碳的同时,也代谢分泌惰性溶解有机碳部分;②病毒通过感染和裂解细菌(古细菌)细胞释放微生物细胞大分子物质,其中有相当一部分具有生物利用惰性特征,成为潜在的惰性溶解有机碳,对海洋惰性溶解有机碳库的累积具有十分可观的贡献;③微生物通过将有机底物降解为不被利用的残留化合物,成为惰性溶解有机碳的一部分,从而在海洋中形成巨大、稳定的惰性溶解有机碳储库[15]。

微型生物泵是海洋碳循环的重要机制。与生物泵相比,微型生物泵不依赖沉降等物理搬运过程,储碳效率最高;尤其在河口和浅海地区,生物泵易受上升流和再悬浮的影响,生态功能被严重削弱,而微型生物泵处于海洋微食物环中,不会受到影响[16]。与溶解度泵相比,微型生物泵的产物即惰性溶解有机碳不存在化学平衡移动,不会导致海洋酸化。

3 海洋碳汇的困境3.1 生境基础退化。

健康的海洋生态系统是海洋碳汇的重要生境基础。而海洋生态系统在全球范围内仍是受威胁最大和消失最迅速的自然环境,其大量被转换成水产养殖、住宅和工业用途,不但导致其储存的碳被释放,而且减少其对大气中二氧化碳的进一步封藏[17]。

3.2 海洋酸化加剧

在重视海洋碳汇产生的生态效益和经济效益的同时,应考虑海洋碳汇的容量是有限的,如不加限制地增加海洋吸收的二氧化碳,可能导致一系列生态问题。此外,海洋吸收的二氧化碳与海水反应后形成碳酸,会加剧海洋的酸化：①海洋生态方面,海洋酸化影响海洋植物群落的生长环境,降低其初级生产力;而海洋植物群落是海洋生物链的基础,海洋动物也随之受到影响,海洋酸化会腐蚀贝类和甲壳类等动物,影响鱼类健康,珊瑚甚至有可能消失。②气候环境方面,海洋酸化会造成全球气候变暖。

4 发展海洋碳汇的建议4.1 加强政策性管理和保护。

海洋碳汇和海洋环境直接或间接受到人类活动的影响。因此,从国家层面进一步明确海洋生态系统保护、修复和管理的政策以及控制海洋碳汇的量,对于海洋碳汇生境基础的恢复和发展以及缓解海洋酸化具有重要意义。将海洋碳汇纳入管理部门的保护性政策框架和政府年度计划,对海洋生态系统进行社会、经济和生物评估,进一步规范各项海洋开发利用活动,加强对过度捕捞和海洋污染的管控,保护海洋环境和生物多样性,从而更好地发挥溶解度泵、生物泵和微型生物泵的效能。综合考虑不同区域二氧化碳排放增多的原因,制定或修订国家海洋碳汇规划或政策,完善海岸带综合管理和海洋空间规划。海洋碳汇可作为沿海城市可持续发展的重要手段和途径,通过加强海洋碳汇生态系统的保护和恢复,发展生态养殖、海洋碳汇技术服务和碳交易等新业态,将区域生态优势转化为经济优势。

4.2 加强科学技术研究和实践。

鼓励海洋碳汇的科研和试点示范工作,不断提升海洋碳循环的监测技术,提高海洋碳汇的恢复能力。加强海洋碳汇估算研究和固碳潜力评估,发展渔业固碳、养殖系统增汇和海洋牧场渔业低碳等技术,探索有效的海洋增汇技术措施。加强海洋生态环境保护,恢复海洋植物生境,不断扩大海岛和海岸带海洋植物的面积,密切关注生物种群的数量及其活动规律,在数量和时机上对海洋植物的收割和海洋动物的捕捞进行科学有序的监测、预报和预警,加强海洋生态恢复技术的研究和实践,提高海洋防御生态灾害的能力,为发展海洋碳汇提供必要的条件和环境[18]。在提高对海洋储碳和固碳科学认知的基础上,通过开展海洋碳汇的交易试点工作,制定海洋碳汇的技术方法和评估标准。

哪位高手帮我翻译篇英文资料吧!本人能力有限~~呵呵 谢谢了

词根（root）是基本构词的基本词素，与词缀相对并携带主要词汇信息。

英语单词构成有其规律，很好的掌握了构词规律，才可以很好、很快的、准确的记忆单词。英语单词构词法的核心部分，在于词根，词的意义主要是由组成单词的词根体现出来的。

词根可以单独构成词，也可以彼此组合成词，通过前缀后缀来改变单词的词性和意义。（词根和词缀叫构词语素）也就是说，单词一般由三部分组成：词根、前缀和后缀。词根决定单词意思，前缀改变单词词义，后缀决定单词词性。

扩展资料：

一个英语单词可以分为三个部分：前缀（prefix），词根（stem）及后缀（suffix）。单词中位于词根前面的部分就是前缀。前缀，可以改变单词的意思。

常见的前缀有如下几类：

第一类：表示正负（或增减）的，如：un-in-im-il-ir-non-mis-mal-dis-anti-de-under-re-over-等；

第二类表示尺寸的，如：semi-equi-mini-micro-macro-mega-等；

第三类表示位置关系，如：inter-super-trans-ex-extra-sub-infra-peri-等；

第四类表示时间和次序，如：ante-pre-prime-post-retro-等；

第五类表示数字，如：semi-mono-bi-tri-quad-penta-hex-sept(em)-oct-dec-multi-等；

其它类别，如：pro-auto-co-con-等。

参考资料：百度百科 词根

二氧化钛光催化 英文参考文献

从中可以看出fig.5,最高COD去除率达到一比h202/fe2+3:1. 芬顿再度行动产生很高的悬浮物,从而降低了质量处理后的废水(衍益,2002). 提高质量的芬顿处理废水, 硫酸铝被选定为混凝剂去除悬浮固体; 从而减少了缓刑COD和浊度. 之后芬顿反应不同浓度的硫酸铝引入了样品. 实验结果列于fig.6表明,在800毫克/升的硫酸铝是补充和PH 废水中调整至5 thecoagulation进程中取得的一个补充COD去除率约46%,以最终COD浓度267毫克/升和彩色水平 低于50个单位,符合二级标准的工业废水. 唯一的例外氟具有electrochernical氧化电位(eop)3032.06V号 自由基产生芬顿反应是其中最活跃的氧化剂已知一个eop的2.80v(55439急症dd y,在C2004). nonselectivein模式的攻击,并能运转正常温度和压力下,hy 羟基自由基可以氧化几乎所有的材料,减少目前的9.3.3.1进行限制特定班级或团体 化合物,较之其他氧化剂(氧气,一盎斯,氯气). 无花果600.7andtable2目前的组成有机酸的废水经过芬顿反应,而表3 presents消减有机物的芬顿-凝血过程. 比较betweentable1一种ndtable2showthatpredominating化合物(c6h12oa和c6h12ob)大为降低: 19.65%至6.88%,为c6h12oa和17.03%至7.21%,为c6h12ob. 在另一方面, 因为它是列fig.8, 碳原子的recalcitrantorganics在芬顿处理废水,主要是第3,第6款和第10条 显示降低了分子量的污染物. 整体拆除recalcitrantorganics由芬顿混凝processw很好(table3). t他也是由于 氧化力的羟基自由基,在Fenton处理过程中(当操作在适宜条件下)运行成本上 生物和先进待遇(芬顿凝血过程)列入发电成本,劳动力成本和试剂成本. 当总进水量为800吨级的抗生素生产厂,发电成本,劳动力成本, 和试剂的成本每立方米废水分别计算0.289,0.111和0.277元人民币,分别. 因此,总成本为0.677元人民币每立方米的废水,每天.。

蛋白质提取问题

发1篇 氮氟掺杂二氧化钛光催化微囊藻毒素 （如有需要可以帮翻译一部分 此类文章在线翻译一般不准) 还有部分无法发出，把邮箱留下，我发给你。

题目：

Visible light-activated N-F-codoped TiO2 nanoparticles for the photocatalytic degradation of microcystin-LR in water。

正文：

1. Introduction。

The development of nanotechnology for the synthesis of。

nanomaterials is providing unprecedented opportunities to deal。

with emerging environmental problems associated with water。

contamination along with worldwide energy-related concerns [1].。

Currently, advanced oxidation technologies (AOTs) and nanotechnologies。

(AONs) have been extensively investigated for the。

destruction of toxic and recalcitrant organic compounds and。

inactivation of microorganisms in water and air [2–12]. Titanium。

dioxide (TiO2), a well-known semiconductor with photocatalytic。

properties, is a widely used AON for water and air remediation [6–。

10]. It has proven to be highly effective in the nonselective。

degradation of organic contaminants due to high decomposition。

and mineralization rates. However, conventional TiO2 requires。

ultraviolet (UV) radiation (l < 400 nm) to overcome its wide band。

gap energy (3.2 eV for anatase phase) for photocatalytic。

activation [4,11]. This is a technological limitation when aiming。

at implementation of large scale sustainable technologies with。

renewable energy sources such as solar light, since UV radiation。

accounts only for 5% of the total solar spectrum compared to the。

visible region (45%) [12,13]. Several attempts have been directed。

towards the development of modified TiO2 with visible light。

response by dye sensitization, metal (Fe, Co, Ag) [14,15] and。

nonmental (N, F, C, S) [4,16–23] doping of the catalyst to reduce。

TiO2 band gab energy requirements for photocatalytic activation.。

In some metal doping approaches, the resulting visible light。

photocatalytic activity has some drawbacks including increase in。

the carrier-recombination centers (electron–hole pair species。

generated after photo-excitation of the catalyst) and low thermal。

stability of the modified material [14]. Moreover, metal leaching。

and possible toxicity diminish the potential of employing metaldoped。

TiO2 for drinking and wastewater treatment applications. A。

more successful approach involves nonmetal doping of TiO2.。

Nitrogen doping of TiO2 for visible-light driven photocatalysis。

revealed band gap narrowing from the mixing of nitrogen 2p。

states with oxygen 2p states on the top of the valence band at。

substitutional lattice sites in the form of nitride (Ti–N) or。

oxynitride (Ti–O–N). A different arrangement is the formation of。

oxyanion species at the interstitial lattice sites creating localized。

intergap states [24]. Both configurations make it possible to shift。

the optical absorption towards visible light, thus, allowing。

photocatalytic activity in the visible region [11,22,23]. Fluorine。

doping is also effective to induce modifications of the electronic。

structure of TiO2 by the creation of surface oxygen vacancies due to。

charge compensation between F and Ti4+ but without producing a。

significant change in the optical absorption of TiO2 [21]. Moreover,。

codoping of TiO2 with nitrogen and fluorine has demonstrated high。

photocatalytic activity in the visible region with beneficial effects。

induced by both dopants [25–27]. Huang et al. confirmed strong。

visible-light absorption and high photocatalytic activity of N-FTiO2。

for p-chlorophenol and Rhodamine B degradation under。

visible light irradiation [26]. Xie et al. effectively decomposed。

methyl orange with visible light-induced N-F-TiO2 photocatalyst。

[27]. Both attributed their findings to the synergistic effect of。

nitrogen and fluorine doping.。

In addition to nonmetal doping, structural properties of TiO2 are。

of significant importance to enhance its physicochemical properties。

and photocatalytic response. For instance, the use of self-assembly。

surfactant-based sol–gel methods has been reported as an effective。

approach to tailor-design the structural properties of TiO2 nanoparticles。

and films from molecular precursors [6,8–10]. The。

hydrocarbon surfactant is used as pore directing agent and to。

control the hydrolysis and condensation rates of the titanium。

precursor in the sol formulation. This method has the capacity to。

yieldtailor-designedTiO2withhighsurface area,highporosity, small。

crystal size with narrow pore size distribution and high photocatalytic。

activity under UV [8–10] and visible light irradiation [4].。

One of the aims of this work is to develop highly efficient N-Fcodoped。

TiO2 nanoparticles with enhanced structural properties。

and high photocatalytic activity under visible light irradiation。

using a novel sol–gel route employing a nonionic fluorosurfactant。

as pore directing agent and fluorine dopant and ethylenediamine。

as nitrogen source. Fluorosurfactants or fluorinated surfactants,。

have been used mainly as antistatic, antifogging and wetting。

agents, and paint coating additives [28]. Only recent studies have。

focused on the use of fluorinated surfactants as pore template for。

mesoporous silica materials [29–32], signifying a great potential。

for novel ceramic materials.。

The second aim of this work is to focus on the application of。

such nanoparticles in engineered water treatment processes for。

the destruction of environmental contaminants of worldwide。

concern. Drinking water treatment plants are facing more。

prevalent occurrence of cyanobacterial harmful algae blooms。

(Cyano-HABs) and the release of their toxins in their water sources.。

These toxins are considered a serious health risk due to their high。

solubility in water, toxicity (i.e., hepatotoxicity, neurotoxicity, and。

carcinogenicity) and chemical stability. Among them, microcystin-。

LR (MC-LR) is one of the most commonly found cyanotoxins in。

Cyano-HABs and the most toxic derivative of the group of。

microcystins [33]. Conventional TiO2 has been proven to be。

effective in the treatment of MC-LR under UV radiation [34,35].。

Recent work demonstrated high degradation rates of MC-LR with。

nitrogen-doped TiO2 nanoparticles [4]. In this study, we present。

results on the destruction of MC-LR with N-F-TiO2 nanoparticles。

under visible light irradiation.。

2. Experimental。

2.1. Synthesis of visible light-activated TiO2 nanoparticles。

To prepare the modified sol–gel solution, a nonionic fluorosurfactant。

(Zonyl FS-300 (FS), 50% solids in H2O, RfCH2CH2O(CH2。

CH2O)xH; Rf = F(CF2CF2)y where x = 14 and y = 3, Fluka), acting as。

both pore directing agent and fluorine source, dissolved in。

isopropanol (i-PrOH), was used. Acetic acid (Fisher) was added。

to maintain a low pH (6.4). Before adding the titania precursor,。

anhydrous ethylenediamine (EDA, Fisher) was added in the。

solution as nitrogen source. Then, titanium(IV) isopropoxide (TTIP,。

97%, Aldrich) was added dropwise under vigorous stirring and。

more acetic acid was added for peptidization. The final sol obtained。

was transparent, homogeneous and stable after stirred overnight。

at room temperature. Afterwards, the sol was dried at room。

temperature for 24 h and then calcined in a multi-segment。

programmable furnace (Paragon HT-22-D, Thermcraft) where。

the temperature was increased at a ramp rate of 60 8C/h to 100 8C。

and maintained for 1 h. Then it was increased up to 400 8C under。

the same ramp rate, maintained for 2 h and cooled down naturally。

to finally obtain a yellowish powder. The FS:i-PrOH:acetic。

acid:EDA:TTIP molar ratio employed in the sol–gel for the。

preparation of the denoted Particle 1 was 0.01:0.65:1.0:0.1:0.05.。

Specifically, the i-PrOH/EDA molar ratio was 2.85 and 14 for。

Particles 2, and 3, respectively. Nitrogen-doped TiO2 (Particle 4)。

and fluorine-doped TiO2 (Particle 5) where synthesized without FS。

and EDA, respectively, maintaining the same final volume by the。

addition of more isopropanol. Reference TiO2 was synthesized。

using the same procedure but without the addition of nitrogen and。

fluorine sources. The synthesized nanoparticles were compared。

with Kronos vlp 7000, a commercially available visible lightactivated。

TiO2 photocatalyst (Kronos International Inc., D-51373).。

2.2. Characterization of synthesized TiO2。

An X-ray diffraction (XRD) analysis was performed with a。

Kristalloflex D500 diffractometer (Siemens) using Cu Ka。

(l = 1.5406A˚ ) radiation, to study the crystal structure and。

crystallinity of the TiO2 nanoparticles. The Brunauer–Emmett–。

Teller (BET) surface area, pore volume, porosity, Barret–Joyner–。

Halenda (BJH) pore size and distribution (based on nitrogen。

adsorption and desorption isotherms) were determined by Tristar。

300 (Micromeritics) porosimeter analyzer. The samples were。

purged with nitrogen gas for 2 h at 150 8C using Flow prep 060。

(Micromeritics). A high resolution-transmission electron microscope。

(HR-TEM) with field emission gun at 200 kV was employed。

to obtain crystal size and crystal structure at the nanoscale. The。

samples in ethanol were dispersed using an ultrasonicator (2510RDH,。

Bransonic) for 15 min and fixed on a carbon-coated copper grid。

(LC200-Cu, EMS). The particle morphology was characterized by an。

environmental scanning electron microscope (ESEM, Philips XL 30。

ESEM-FEG) at an accelerating voltage of 30 kV. The point of zero。

charge (PZC) was measured using a Zetasizer (Malvern Instruments).。

The fine elemental composition and electronic structure。

was determined with an X-ray photoelectron spectroscope (XPS,。

PerkinElmer Model 5300) with Mg Ka X-rays at a takeoff angle of。

458 and vacuum pressure of 108 to 109 Torr. The binding。

energies were calibrated with respect to C1s core level peak at。

284.6 eV. To investigate the optical band gap of the synthesized。

TiO2 nanoparticles, the UV–vis absorption spectra were obtained。

with a UV–vis spectrophotometer (Shimadzu 2501 PC) mounted。

with an integrating sphere accessory (ISR1200) using BaSO4 as。

reference standard.。

2.3. Photocatalytic evaluation with microcystin-LR under visible light。

The photocatalytic activity of the synthesized TiO2 nanoparticles。

was evaluated for the degradation of MC-LR. A borosilicate。

vessel (i.d. 4.7 cm) was employed as photocatalytic reactor. An。

aqueous solution, previously adjusted at the desired pH with。

H2SO4 or NaOH without any buffer, was spiked with an aliquot of。

MC-LR standard (Calbiochem Cat #. 475815) to achieve an initial。

concentration of 1.0 0.05 mg/L. A solution with TiO2 nanoparticles。

was dispersed using an ultrasonicator (2510R-DH, Bransonic) for 24 h。

and transferred to the reactor containing MC-LR for a final volume。

solution of 10 ml. The reactor was completely sealed and mixed to。

minimize mass transfer limitations. Two 15W fluorescent lamps。

(Cole-Parmer) mounted with UV block filter (UV420, Opticology) to。

eliminate spectral range below 420 nm were employed to irradiate。

the reactors. The intensity of the radiation was below the detection。

limit when employing an IL 1700 radiometer (International Light)。

with a 365 nm sensor. The light intensity was determined using a。

broadband radiant power meter (Newport Corporation) for a total。

visible light intensity of 7.81 105Wcm2. During irradiation, a fan。

was positioned near the reactor to cool it down. Sampling was done at。

specific periods of time and the samples were quenched with。

methanol to stop any further reaction, filtered (L815, Whatman) to。

remove the suspended nanoparticles, transferred to 0.2 ml glass。

inserts and placed in sample vials. MC-LR samples were analyzed by。

liquid chromatography (LC, Agilent Series 1100) equipped with a。

photodiode array detector set at 238 nm under isocratic conditions:。

60% (v/v) of 0.05% trifluoroacetic acid (TFA) in MilliQ water and 40%。

(v/v) of 0.05% TFA in acetonitrile with a flow rate of 1 ml/min.。

The column employed was a C18 Discovery (Supelco) column。

(4.6 mm 150 mm, 3 mm particle size) kept at 40 8C with an。

injection volume of 50 ml [7]. The handling of the toxin must be。

done with extreme care since it is highly toxic and irritant if exposed.。

Therefore, all the experiments were conducted in an Advance。

Sterilchemgard III Class II biological safety cabinet (Baker Company,。

Sanford, ME) with full exhaust.。

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